Phase liquide
Biofilm
(diffusion + réaction)
S
lS
bFigure 15 : Mise en évidence du transfert de matière dans les biofilms.
Cette problématique a été abordée dans des études succinctes sur le sujet (Buffière et coll., 1995 ; Buffière et coll., 1998b). En se basant sur des modèles de diffusion simple, il était apparu qu’à la fois les espèces acidogènes et méthanogènes hydrogénotrophes pouvaient être affectées par les limitations dues aux transferts dès que l’épaisseur du biofilm augmente au-delà de 50 µm, ce qui est très courant dans les réacteurs.
Cependant, ces résultats n’avaient, à l’époque, pas pu être validés autrement qu’au travers de mesures globales. Il semble qu’aujourd’hui les travaux sur les biofilms connaissent un regain d’intérêt en raison de la généralisation de capteurs spécifiques utilisables sous forme de micro-électrodes qu’il est possible de disposer à différentes épaisseurs dans ces matrices. Ces nouveaux outils ouvrent des perspectives intéressantes pour la validation des modèles de diffusion et de transport dans les biofilms.
Le transfert des gaz dissous : méthane, hydrogène, CO2
Les gaz de fermentation, qui sont produits en phase liquide en digestion anaérobie, sont souvent supposés se retrouver directement en équilibre avec la phase gazeuse (en particulier le méthane et l’hydrogène). Or, il est très probable qu’une sursaturation locale de la phase liquide soit possible : c’est en particulier ce qu’ont montré Pauss et coll. en 1990 à partir de mesures directes de concentrations en hydrogène dissous. A notre connaissance, l’étude du transfert liquide-gaz dans ces systèmes n’a reçu que très peu d’attention de la part des chercheurs. Récemment, J. HESS a développé un modèle pour les échanges gazeux à l’occasion de sa thèse de doctorat, notamment pour le calcul du coefficient de transfert de matière kla (Hess, 2007) ; ce modèle, bien que
particulièrement pertinent, n’a cependant pas pu être validé à l’échelle locale.
Il semble donc que ce sujet constitue une perspective de recherche intéressante, dans la mesure où la teneur en gaz dissous peut avoir une influence sur les vitesses des réactions biologiques (en particulier l’hydrogène, le méthane n’étant pas supposé présenter de caractère inhibiteur pour la méthanisation).
Le CO2 a la particularité de participer à des équilibres chimiques avec les carbonates ; ces réactions chimiques, assez connues, peuvent être facilement intégrées à la modélisation à partir du moment où les coefficients de transfert sont connus, car les équilibres chimiques associés sont très rapides devant la vitesse de production biologique et la vitesse de transfert.
1.4.3.2.2 Hydrodynamique dans les réacteurs de méthanisation
Les réacteurs de méthanisation en phase liquide sont généralement des installations de grande taille (plusieurs dizaines, voire centaines de mètres cubes) et qui mettent en œuvre des
plus complète possible afin d’assurer les meilleures conditions de mise en contact des réactifs avec la biomasse. Cet objectif est rarement atteint, et il arrive que des « écarts » à l’idéalité occasionnent également des écarts en performances. De manière plus générale, les aspects bio-cinétiques et hydrodynamiques sont souvent couplés sur la base d’interactions fortes (Buffière, 2004). Nous citerons trois aspects de la question pouvant être rencontrés :
- Défaut de mélange : le réacteur présente une zone non alimentée ou mal mélangée (zone morte),
ou alors le flux de matière le traverse trop rapidement (court-circuit). Dans ce cas, les performances sont amoindries par rapport à celles prévues lors du dimensionnement. Cette problématique ne constitue pas un champ de recherche spécifique à proprement parler, bien qu’elle implique de pouvoir mettre en œuvre des dispositions préventives impliquant des développements méthodologiques important (la modélisation de l’hydrodynamique des écoulements dans les milieux complexes).
- Influence de la réaction biologique sur l’hydrodynamique : la réaction biologique donne lieu à une
croissance de biomasse. Lorsque cette dernière pousse sur un support ou sous forme de granules, comme dans le cas des réacteurs à cellules immobilisées, alors la nature même des biofilms mis en jeu évolue au cours du temps (taille, densité, etc.). Ce sont alors l’ensemble des propriétés hydrauliques du système qui sont affectées, comme nous pouvons le voir dans différents exemple de réacteurs à lit mobile (Buffière, 2004 ; Garcia-Calderon et coll., 1998). Une autre conséquence de la réaction biologique est la production de gaz, qui peut avoir une influence variable sur les propriétés de mise en contact entre le substrat et la biomasse, selon le mode de mise en contact envisagé (Buffière et coll., 1998a). Cette influence nécessite d’intégrer les développements les plus récents dans le domaine de l’étude des réacteurs polyphasiques afin de représenter au mieux les systèmes avec production de gaz.
- Influence de l’hydrodynamique sur les réactions biologiques : au-delà des défauts de mélange, la
nature et la structure des biofilms dans les réacteurs est, bien entendu, conditionnée par les conditions hydrodynamiques dans lesquelles il se développe. Ces dernières constituent en effet une pression de sélection supplémentaire sous la forme de forces de collision ou de forces de friction (Buffière et Moletta, 2000). Ce domaine constitue un champ de recherche intéressant pour lequel de nombreux outils récents permettront de constituer des avancées significatives : les chercheurs disposent en effet d’appareils permettant de faire croître des biofilms dans des conditions hydrodynamiques contrôlées, et d’en étudier la structure et la composition.
1.4.3.2.3 Cas des réacteurs à forte densité de solide (digestion sèche) La digestion sèche est, nous l’avons vu, une technique dédiée aux résidus solides et aux déchets, qui permet, en utilisant très peu d’eau, de constituer une pâte concentrée en solide et au sein de laquelle la digestion se produit. Elle présente plusieurs avantages par rapport à la digestion humide :
- elle nécessite moins de place en raison du moindre besoin en eau ajoutée (les temps de traitement entre les deux technologies sont équivalents),
- la capacité de séparation liquide solide du digestat est moindre, ce qui occasionne un gain (investissement et fonctionnement) ;
- la digestion sèche permet de maximiser la production de biogaz : en effet, en digestion humide, lors des étapes de préparation du mélange eau-déchet, une quantité non négligeable (15-20%) de matière organique est perdue dans les refus (sédiments lourds et flottants).
Les limites scientifiques et techniques faisant obstacle au développement de la digestion sèche sont principalement :
La méconnaissance des milieux : il n’existe pas de méthodes de mesure des caractéristiques rhéologiques du milieu : aujourd’hui l’appréciation de ces caractéristiques est avant tout visuelle et donc basée en grande partie sur l’expérience des opérateurs ;
L’absence de modélisation du comportement du milieu : les problèmes ne peuvent pas être anticipés, l’ajustement des paramètres de fonctionnement est empirique ;
Plus généralement, le manque de connaissances fondamentales sur les interactions entre les phénomènes physiques et biologiques : ces deux aspects sont toujours abordés et traités séparément, ce qui limite l’optimisation du fonctionnement global.
La maîtrise de la consistance des milieux de digestion sèche
La consistance d’un milieu est un terme bien peu scientifique, mais qui correspond à une problématique opérationnelle réelle. Il est en effet important en digestion sèche que le milieu conserve une consistance pâteuse afin de garantir ses propriétés d’écoulement. S’il est trop sec, il coule moins bien, et dès lors qu’il devient trop humide, une phase liquide apparaît, et des phénomènes de sédimentation se produisent. Cependant, ce niveau limite de teneur en eau « acceptable » n’est pas
une donnée absolue : elle dépend en effet de la nature (composition) du déchet traité, et, sans doute d’autres paramètres (niveau de dégradation de la matière organique, intensité du mélange,…). Bien que cela n’ait pas encore été prouvé clairement, il semble que la teneur en papiers et cartons du solide soit un des paramètres clés de cette variabilité. Dans le cadre de ce projet, nous envisageons d’aborder cette problématique avec des outils méthodologiques associés aux procédés de séchage (en particulier du séchage des boues, voir Vaxelaire et Cezac, 2004). En effet, il convient bien sur de caractériser finement la composition de la matière, mais surtout d’identifier les différents états de l’eau (eau libre, eau liée). Nous essaierons en particulier d’établir un lien entre teneur en eau, composition et activité thermodynamique de l’eau.
Le comportement rhéologique des milieux de digestion sèche
La rhéologie des matrices composées de résidus organiques solides a été très peu abordée aux niveaux académique et industriel. Seuls, les travaux de Battistoni (1997) ont concerné des boues et des résidus de digestion de solides criblés (pour enlever les fractions supérieures à 1 mm), avec des taux d’humidité dépassant 75%. La principale raison est liée au problème de la mesure en elle même, car les techniques conventionnelles (viscosimètre rotatif) ne sont pas adaptées aux spécificités de cette matrice : agrégats/solides de grosse taille (supérieur au cm), hétérogénéité (volume de l’échantillon important). Dans le cadre du présent projet, nous envisageons de transposer d’autres techniques de mesures (empruntées notamment au domaine des bétons) pour caractériser la rhéologie de ces milieux hétérogènes.
Le mode d’action des microorganismes en digestion sèche
En raison de la faible teneur en eau libre des milieux de digestion sèche, les connaissances acquises en digestion anaérobie en milieu liquide sont difficilement transposable, notamment en raison de la faible motilité des espèces microbiennes, ainsi que du manque de connaissance de leur mode d’action dans de tels milieux (mode de colonisation des déchets, mode de croissance). En parallèle, la faible teneur en eau entraîne également des phénomènes d’équilibres des solutés entre phases liquides et solides, qui peuvent générer des écarts en termes de vitesse de dégradation. En particulier, les niveaux d’inhibition des principaux solutés (acides organiques et ammoniaque) ne sont pas renseignés en digestion sèche.
Les transferts et les mélanges
Il est généralement reconnu qu’une bonne agitation permet de favoriser le déroulement d’une réaction chimique ou biologique. Cependant, il a été constaté expérimentalement que dans le domaine de la digestion sèche, cela n’est plus forcément vrai, surtout si le milieu comporte une forte teneur en solide (Stroot et al., 2001). Sur la base de cette constatation, certains auteurs ont proposé des explications basées sur l’existence de zones (clusters), certaines étant des zones dédiées à l’hydrolyse et à l’acidification, d’autres plus spécialisées dans la production de méthane. Lors d’une agitation, les molécules intermédiaires (comme les acides organiques) sont plus rapidement mélangées et leur concentration trop élevée pourrait inhiber la production de méthane (Martin et al., 2003 ; Vavilin et Angelidaki, 2004). Pour le moment cependant, ces théories ne sont pas étayées car elles nécessitent la connaissance de nombreux paramètres, et en particulier les coefficients de diffusion, la vitesse des transferts de matière, la connaissance de la cinétique biologique en présence d’une forte densité de solide.
La digestion sèche constitue donc un champ de recherche à part entière, au sein duquel un aucune méthodologie spécifique n’a encore été adaptée. Ce sujet constitue un donc un terrain particulièrement ouvert à la production scientifique dans une optique fortement pluridisciplinaire.
1.4.3.3 La problématique de l’agrégation de phénomènes multiples
La connaissance de la typologie des mécanismes et des processus qui se produisent dans les réacteurs de méthanisation (bio-cinétique, transferts, mélanges) n’implique pas de manière naturelle que l’ensemble de la technologie considérée soit maîtrisée, même d’un point de vue théorique. Il s’agit en effet de mécanismes particulièrement complexes, se produisant sur des échelles d’espaces variables (la taille d’une bactérie est de l’ordre de 1 micron, celle d’un réacteur de plusieurs mètres), mais aussi des échelles de temps variables (il faut quelques secondes pour qu’un bactérie absorbe un substrat, quelques heures pour qu’elle le consomme, quelques jours pour observer une croissance).
Nous avons vu que, de plus, il existe de nombreuses interactions entre les phénomènes : biologie et hydrodynamique, mode de mise en œuvre et cinétique, etc. Ces interactions constituent des allers-retours entre l’échelle « micro » et l’échelle « macro », mais aussi entre des disciplines aussi variées que la microbiologie, l’écologie microbienne, le génie des procédés ou la mécanique des fluides.
A l’heure actuelle, il n’existe pas, à notre connaissance, de tentatives visant à agréger les connaissances au sein d’un modèle fonctionnel. C’est pourquoi un champ de recherche appliquée semble ouvert, celui de la modélisation, qui nécessite le développement d’approches multi-échelles afin de résoudre la problématique complexe associée aux réacteurs de méthanisation.
1.4.3.4 Conduite des procédés : capteurs, contrôle, commande
En attendant que le développement des sciences plus fondamentales permettent de concevoir des usines de méthanisation virtuelles en tout point identiques à ce qu’elles seront sur le terrain, un certain nombre d’usines existantes ont été construites et fonctionnent avec plus ou moins de succès. Une solution intéressante à l’optimisation de leur fonctionnement est le développement de systèmes de contrôle et de conduite des procédés, basés sur des mesures fiables et, si possibles, rapides (en ligne). A ce propos, nous mentionnerons que le Laboratoire de Biotechnologie de l’Environnement de l’INRA de Narbonne (en particulier l’équipe animée par Jean Philippe STEYER) développe depuis plus de 15 ans des approches de contrôle et de commande de réacteurs de méthanisation basés sur des capteurs innovants.
Les capteurs de demain : développement de l’instrumentation en ligne
Comme nous l’avons vu dans la partie 1.4.2.5 (page 56), de nombreux paramètres sont difficiles à mesurer en ligne dans les réacteurs de méthanisation : nous pensons en particulier aux concentrations de matières organiques (AGV, DCO, COT) ou minérales (comme par exemple la teneur en bicarbonate). Certains appareils de titration automatisés sont déjà sur le marché, mais ils nécessitent souvent une maintenance de haut niveau et une bonne qualité d’eau pour assurer un fonctionnement optimal. D’autres appareils sont basés sur des mesures spectrales (proche ou moyen infrarouge) et semblent offrir des perspectives prometteuses (Steyer et coll., 2002). Ici encore, ces dispositifs ne peuvent être utilisés que sur des eaux préalablement débarrassées de matières en suspension (nécessité d’une étape de séparation sur la boucle de mesure).
Sans doute d’autres technologies, telles que les fibres optiques, permettront demain de développer des « sondes » directement enfichables dans les réacteurs, sans aucun besoin d’échantillonnage ni de prétraitement des matrices…
D’autres capteurs, plus spécifiques, sont basés sur une connaissance a priori du procédé et la connaissance d’autres mesures : il s’agit des capteurs dits « logiciels » qui peuvent reconstruire une mesure à partir d’un ou plusieurs paramètres mesuré et d’un modèle.
Le contrôle et la commande
Le contrôle et la commande des procédés de méthanisation a donné lieu à de nombreuses recherches académiques, sans pour autant recevoir un écho dans le monde industriel. Le principal écueil est sans doute le développement des capteurs, mais aussi les mentalités des exploitants et concepteurs d’usines. Cependant, ces techniques d’automatique ont fait leur preuve dans de nombreux autres domaines, y compris en biotechnologie. Elles permettent entre autres de :
Réaliser une surveillance en continu des installations, détecter les défauts et procéder à des diagnostics (Steyer et coll., 2004) ;
Réguler un paramètre souhaité (par exemple : le débit de biogaz ou la teneur en méthane) ;
1.4.4 Conclusion : quels procédés pour la production de méthane
demain ?
Qu’il s’agisse de produire du biogaz dans un milieu très contrôlé, comme un réacteur, ou dans un milieu moins accessible, tel qu’une installation de stockage, nous nous rendons compte que les problèmes, qui se traduisent souvent par des effets bien particuliers, ont souvent des causes qui sont communes.
Très souvent en effet, le fonctionnement des installations est constaté, validé et reproduit, sans pour autant être compris, et les avancées industrielles progressent selon une méthode d’apprentissage par « essais - erreurs ». Ce constat (qui n’est pas propre du reste à la filière biogaz) a plusieurs origines, la plus évidente étant l’extrême complexité des phénomènes et de leurs interactions.
Les procédés de demain ne seront pas forcément ceux qui seront les plus performants, les plus efficaces, les plus rapides ou les plus compacts. Ce seront ceux qui seront maîtrisés et contrôlables.
Cela implique en particulier des développements scientifiques de fond, au niveau des mécanismes à l’échelle « micro » (la microflore) ; mais aussi à l’échelle globale (analyse, caractérisation, mesure,…). Il s’agit également de développer des outils pour appréhender la matière complexe (multiphasique, hétérogène, déformable, évolutive dans le temps et l’espace à différentes échelles).
Cela implique également que des approches scientifiquement globalisantes puissent enfin englober plusieurs niveaux de connaissance, plusieurs disciplines scientifiques. Nous pensons en particulier au développement de la modélisation en tant qu’outil d’agrégation des connaissances.
1.5 L’UTILISATION DU BIOGAZ : LES FILIERES DE VALORISATION
1.5.1 Aspects réglementaires et législatifs
Les principaux sites de production de biogaz, à savoir les Installation de Stockage de Déchets Non Dangereux (ISDND), stations d'épuration (STEP), unités de méthanisation ou élevages, sont soumis à autorisation ou déclaration suivant le statut des installations classées pour la protection de l'environnement (ICPE). D'autre part, de nombreux textes (environ 200) réglementent plus particulièrement ces installations au niveau de la production, transformation et valorisation énergétique du biogaz. Les rejets atmosphériques des installations de combustion sont également concernés, notamment en ce qui concerne les polluants classiques (SO2, NOx, poussières, CO et COVNM).
Pour plus de détails, on pourra se référer au document produit par le Club Biogaz au sein de l'Association Technique « Energie Environnement » (ATEE, en ligne). Néanmoins, il convient de rappeler que le biogaz ne peut être considéré ni comme un combustible commercial, ni comme de la biomasse, conformément à la nomenclature des ICPE.
La circulaire biogaz du 10 décembre 2003 précise les règles de classement et les prescriptions applicables aux installations de combustion utilisant du biogaz. Elle indique en particulier que « Les installations utilisant du biogaz doivent être rangées sous la rubrique 2910B. Toutefois, lorsque l’installation qui produit le biogaz est un centre de stockage de déchets soumis à autorisation et que l’exploitant valorise le biogaz à l’intérieur du périmètre autorisé, l’installation de combustion peut être considérée comme connexe au centre de stockage de déchets. Les torchères doivent également être considérées comme des installations connexes, quelle que soit leur localisation… »
De manière générale, conformément aux dispositions de l'article 3 du décret n°77-1133 du 21 septembre 1977 relatif aux ICPE, l'exploitant d'une installation susceptible d'émettre des biogaz doit présenter une étude sur les possibilités de valorisation énergétique de ceux-ci. Cette étude doit se faire en cohérence avec les dispositions de l'arrêté du 9 septembre 1997 modifié relatif aux décharges, qui prévoit de réduire les impacts directs et indirects et donc de collecter et de contrôler les flux de biogaz.
Le contexte réglementaire actuel encourage la valorisation énergétique du biogaz au travers de l’augmentation du prix de rachat du kWh prescrite par l'arrêté du 10 juillet 2006. La fourchette des tarifs pour les nouvelles installations est de 7,5 à 9 c€/kWh selon la puissance des installations en France métropolitaine pour une durée de contrat de 15 ans. A ce tarif vient s'ajouter une éventuelle prime à l'efficacité énergétique comprise entre 0 et 3 c€/kWh (Journal Officiel, 2006).
1.5.2 Facteurs de qualité d’un biogaz en vue de valorisation
1.5.2.1 Généralités
La qualité d’un biogaz est directement influencée par les paramètres liés à sa production (nature, composition et degré de compactage des déchets, taux d’humidité, température, pH, …).
Selon ces paramètres, la composition du biogaz, notamment les teneurs en méthane (CH4) et en dioxyde de carbone (CO2) peuvent varier. Le Tableau 13 ci-dessous indique quelques « fourchettes » de concentration.
Tableau 13 : Variation de la composition des biogaz (espèces majoritaires + H2S) selon le type d’activité (d’après INERIS, 2002).